Neste capítulo é apresentada uma revisão bibliográfica dos processos de degradação de compostos orgânicos biologicamente ativos, destinados a tratamento de efluentes da indústria farmacêutica.
2.1 – Degradação de Compostos Orgânicos.
Ainda no ano de 2000, ZWIENER e FRIMMEL [37], realizaram um estudo sobre o tratamento de águas contaminadas com agentes ativos da indústria farmacêutica. Foram realizados experimentos com fármacos como o diclofenaco, ibuprofen e outros, com a combinação de ozônio e peróxido de hidrogênio/ozônio. Utilizando o ozônio, em condições específicas, o diclofenaco foi o único composto a atingir 3 % em relação a sua concentração inicial. Os autores conseguiram uma eficiência no sistema, quando combinaram o H2O2 e O3,
promovendo assim a formação dos radicais hidroxilas (OH•). A degradação dos fármacos atingira 90 % quando combinados na proporção de 3,7 mg L-1 e 1,4 mg L-1 de ozônio e peróxido, respectivamente. A degradação então atinge 98 % de eficiência quando utilizamos uma proporção de 5,0 e 1,8 mg L-1 de O
Utilizando a técnica de Cromatografia Líquida de Alta Eficiência (CLAE) juntamente com detectores espectrométrico de massa e amperiométrico, KAZEMIFAR e sua equipe em 2001 [30], estudou esta combinação para explicar e quantificar a degradação dos produtos e contaminantes foto-sensível a sódio-tiroxina. Utilizando CLAE com o detector amperiométrico, sete composto de decomposição foi separado. Estes produtos ocorreram na maior parte como contaminantes e foram então identificados pelo desenvolvimento de uma técnica de CLAE acoplado a um espectrômetro de massa. O mesmo método também foi empregado para análise do sódio-tiroxina e seus produtos de degradação em três marcas comercialmente disponíveis de tabletes de sódio-tiroxina.
TIPRE e VAVIA em 2001 [38] desenvolveram um método para validar a estabilidade estimada da nitrodipina indicada por CLAE (A), HPTLC (B) e espectrofotometria (C). Para averiguar a estabilidade, amostras da droga em soluções ácidas e alcalinas foram colocadas a uma degradação forçada, na realização de foto-oxidação.Analisando os cromatogramas e o espectro de UV, foram obtidos bons resultados de degradação do produto. A degradação da droga é mais rápida em meio ácido (0,1 N ácido clorídrico) quando se comparada ao meio alcalino (0,1 N de hidróxido de sódio) a 100° C. Os autores também estudaram a fotodegradação destacando o efeito dos solventes como: (1) metanol, (2) clorofórmio, (3) diclorometano, (4) acetona e (5) etil- acetato, colocados em ordem de fotodegradação. As degradações em quase todos os casos obedeceram a uma cinética de primeira ordem. Estimou-se a estabilidade da droga padronizando os métodos (A), (B) e (C) utilizados a partir da boa extensão da linearidade de interesse. A principal rota de degradação em todos os casos foi confirmado com a oxidação, classificada como deshidronitrodipina, sendo identificados pelo uso relevante do UV, IR e espectrometria RMN de H1.
Em 2002, o grupo de RAVINA [39], promoveu experimentos utilizando um foto-reator cilíndrico para a total mineralização do Diclofenaco de Sódio. A irradiação foi feita com uma lâmpada emitindo luz a 254 nm (400 W) atingindo uma concentração de 0,062 mM em uma hora. A mineralização foi realizada por foto-Fenton que melhorou o tratamento. Para melhorar a eficiência da degradação e sem precisar fazer um pré-tratamento no fármaco, RAVINA apitou ao reator um sistema de recirculação, que permitiu usar uma intensidade de luz mais branda. A
demanda química de oxigênio (DQO) foi acompanhada durante toda a degradação, podendo assim determinar um energia de ativação da mineralização do Diclofenaco em 4,02 Kcal mol−1.
MALAGTTI e MAZO em 2003 [40], utilizando a técnica de voltametria de varredura linear (LSV) mostrou que a Ranitidina apresenta duas ondas de redução em pH < 4,0 e somente uma em pH > 4,0, sendo as ondas observadas atribuídas à redução do grupo nitro para hidroxilamina. Foi observada uma relação linear entre a corrente de pico ou corrente limite e a concentração de ranitidina utilizando o HMDE ou o Hg-UME, demonstrando que a LSV com estes eletrodos pode ser utilizada na determinação analítica de ranitidina. Uma metodologia alternativa e mais sensível para determinação analítica da Ranitidina utilizando a técnica voltametria de onda quadrada também foi desenvolvida, com um limite de detecção de 3,5 x 10-8 mol L-1 (ou 11 μg L-1). Os estudos de recuperação aparente (AR) mostraram a exatidão e precisão da metodologia desenvolvida. Os excipientes encontrados nos comprimidos de marca (Glaxo Wellcome) e genéricos (EMS®) não interferiram na determinação de ranitidina.
Em 2003 AMIN [41] utilizou três métodos colorimétricos na determinação do cloridrato de Ranitidina (RHCl) através de formas distintas de oxidação. Os métodos utilizados são simples e sensíveis, utilizando a faixa do visível. O primeiro método, parte-se de uma amostra da droga, estando sua oxidação ocasionada pelo N-bromosuccinamida (NBS) indicada no comprimento de onda próximo de λmax: 520 nm de coloração perto do vermelho. Os métodos B e C envolvem a
adição de Ce4+, que é controlada pelo seu excesso nas amostras funcionando como agente
oxidante por diminuir a absorbância para os respectivos valores de comprimento de onda, sendo λmax = 528 nm de cor rosa e λmax = 526 nm de cor alaranjado (excesso de Ce4+ no método B é
adequado para o método C) . Utilizando a regressão de Lambert-Beer, mostraram uma boa correlação nas concentrações de 0,2-3,6; 0,1-2,8 e 0,1-2,6 mg mL-1 por métodos A, B e C, respectivamente. Aparentemente a absorbância molar possibilita sensibilidade de limites de descobertas para a quantificação a serem calculados. Por resultados mais exatos, extensões de concentração ótimas estiveram em 0,3-3,4 , 0,2-2,6 e 0,2-2,4 mg ml-1 pelos métodos A , B e C , respectivamente. Analisando a dosagem de forma pura contendo RHCl testou a validade dos métodos propostos em 98,9 %.
Segundo GAUDIANO no ano de 2003 [42], apresentou resultados de estudos de foto- degradação a partir de uma lâmpada de tungstênio na faixa do UV, saturadas com O2 e
catalisadas com íons de Ferro (II) em meio de ácido ascórbico, na produção de radicais OH•, para a oxidação dos princípios ativos de Diclofenaco e Piroxicam. Os autores avaliaram a presença de um mecanismo de produção de ferro-catalisada através de radicais livres fixando a seguinte proporção: Mistura 1) 5,0 x 10-5 M de FeSO4 + 1,0 x 10-4 M de ácido ascórbico e Mistura 2) 1,0 x
10-4 M de FeSO4 + 2,0 x 10-4 M de ácido ascórbico. Em um estudo preliminar, submeteram
amostras de diclofenaco sem a presença da mistura oxidante por duas horas e verificaram como resultado que o UV não altera a condição inicial do composto. Seguindo composições específicas do diclofenaco, foram realizados os seguintes experimentos por irradiação UV: a) Mistura 1, b) Mistura 2 e c) Mistura 1 + Mistura 2. Analisadas pela técnica de CLAE, ocorreram uma diminuição do pico original de concentração em 6 %, 10,7 % e 15 %, nos experimentos a), b) e c) respectivamente, com relação ao pico original das amostras e em todos os casos estudados, ocorre a formação de diversos sub-produtos quantificados mas ainda não identificados.
A destruição fotoquímica de compostos farmacêuticos, como a Ranitidina e Cimetidina foram estudas por LATCH e seu grupo em 2003 [43], utilizando oxigênio nascente (1O2, O2
(1Δg)) e radicais hidroxila (OH•) na formação transitória de agentes oxidantes ocasionada pela luz
natural do sol em água. A constante da velocidade biomolecular da Cimetidina com OH• em água é 6,5 ± 0.5 x 109 M-1 s-1 com faixa de pH entre 4 e 10, a constante da velocidade biomolecular de reação com 1O
2 é de 3,3 ± 0,3 x 106 M-1 s-1 até a baixa faixa de pH de 2,5 ± 0,23 x 109 M-1 s-1 em
meio alcalino. A constante de velocidade biomolecular em água da Ranitidina com 1O2 é 1,6 ±
0,2 x 107 M-1 s-1 reagindo na faixa de pH 6-6,4 x 107 M-1 s-1 em pH 10, já com a presença de processos envolvendo OH• a constante da velocidade biomolecular em água calculada foi de 1,5 ± 0,2 x 1010 M-1 s-1. Também foram realizados experimentos de foto-degradação, para determinação de reações de meia-vida em luz solar, com o sol do meio dia com 45° de latitude durante 35 minutos, onde a Cimetidina apresentou ser bem resistente a este ensaio.
O estudo da degradação da drogas foi realizado também pela combinação dos agentes oxidantes em água (1O2 + OH•), o que ocasionou uma fotooxidação imediata com uma maior
ensaios em águas do Rio Missisippi com a presença da Ranitidina e Cimetidina. Tais compostos apresentaram uma sensibilidade na utilização do oxigênio nascente. Os resultados obtidos nas foto-degradação foram analisados por flash laser o que avalia a funcionalidade das drogas em relação ao 1O2. A alta taxa relativa de constantes evidenciou modelos de furanos e imidazóis. A
presença da di-nitroacetamina conduz a metade ativa da fotolíse.
Em 2004, VOGNA [44] e co-autores compararam a oxidação avançada do diclofenaco utilizando o UV/H2O2 e o ozônio. Os estudos mostram a diminuição da concentração do
diclofenaco (degradação do fármaco) e a mineralização da carga orgânica. Partindo de 1 mmol de diclofenaco em uma solução aquosa tamponada em pH 7, a reação com ozônio conseguiu uma completa degradação da molécula do diclofenaco em 10 minutos e quando se utilizou o UV/H2O2
o processo de total degradação ocorreu depois de 90 minutos de reação. Quando se estudou a mineralização da carga orgânica, os autores observaram que ao se utilizar o ozônio alcançou-se 32% de mineralização, porém quando se se estudou a utilização do UV/H2O2 observou-se que a
mineralização do diclofenaco, no final de 90 minutos, alcançou 39% da concentração inicial. Durante os estudos, observou-se também a formação de cloretos (derivados de desalogenação da molécula do diclofenaco). Quando se utiliza o ozônio ocorre a liberação de 95% de cloro na forma de íons cloreto e com o uso do UV/H2O2 essa liberação se restringe a 52% do cloro
liberado na forma de íons cloreto.Os autores compararam os dois estudos e concluíram que a diferença entre os dois reagentes (ozônio e UV/H2O2) é baseada na formação de radicais
hidroxilas formada durante os processo de oxidação do fármaco.
BRIGANTE no ano de 2005 [45], realizou um estudo de investigação de degradação fotolítica em meio aquoso do cloridrato de tiazina. A irradiação desta droga foi executada em água pura e em efluentes de tratamento de esgoto, utilizando um simulador de luz solar e a luz solar natural. Foram, obtidos três foto-produtos na realização deste experimento. Dois destes produtos foram formados em grande quantidade acima de 10%. O outro foto-produto da cloridrato de tiazina apresenta uma taxa de risco ao meio ambiente, onde ainda será realizadas uma completa avaliação analítica e ecotoxicológica, para averiguar se este foto-produto está dentro da classe toxicológica permitida.
Em 2006 SIRE e seu grupo [46], realizou estudos em solução aquosa ácida da droga paracetamol, onde foi degradada por métodos de oxidação anódica e de eletro-oxidação indireta usando uma célula eletrolítica de um único compartimento, com um anodo de Pt e difusão de O2
no catodo para eletrogeração de H2O2. A oxidação anódica teve uma baixa mineralização devida
a produção de radicais hidroxila (HO2•) proveniente da oxidação da água pela Pt. A presença de
catalisadores de Cu2+, com ou sem irradiação (UV, UV-A), aumentou levemente o processo de degradação. Essas espécies são parcialmente foto-degradadas em fotoeletro-Fenton sobre irradiação UV-A. O uso de Fe2+ e Cu2+ produzem a descontaminação promovida pela destruição dos complexos pelo Cu2+. Atinge-se a total mineralização do paracetamol quando Fe2+ e Cu2+ e luz UV-A são combinadas. A influência da corrente, pH e a concentração da droga na eficiência da catálise são variáveis que serão estudados. Segundo os autores, a máxima mineralização do paracetamol ocorre quando se combina Cu2+, Fe2+ e UV-A, e nessa configuração ocorre a formação de hidroquinonas, p-benzoquinonas e ácidos carboxílicos, como maleico e oxálico.
O grupo de MOLINARI em 2006 [47] apresentou um estudo de fotodegradação de diferentes formulações farmacêuticas (furosamida, ranitidina HCl, ofloxina, phenazona, naproxen, carbamazepina e ácido clorofibrico) em meio aquoso em vários valores de pH, usando um foto-reator e um reator com membrana fotocatalítica em série, trabalhando em regime de recirculação. Foi utilizado o TiO2 (na forma policristalina) como catalisador, em diferentes
membranas (NTR 7410, PAN GKSS HV3/T, N 30 F, NF PES 10) testadas. Foi observada uma diferente adsorção de substratos na superfície catalítica, devida à característica hidrofílica/hidrofóbica do catalisador, dependendo do pH. O resultado da fotodegradação de sete moléculas no reator obedeceu ao comportamento cinético de pseudo de primeira ordem. A furosamida e a Ranitidina foram submetidas a fotodegradação em um sistema de membrana híbrido, o tratamento da água contendo as drogas foram realizadas com uma vazão entre 31,5 e 60,0 m³ h-1. Considerando um valor de rejeição de 10-60% para a furosamida e 5-30% para a
Ranitidina na membrana NRT 7410 sem foto-reação e com ausência de luz, a reação de degradação dos poluentes foi considerada não satisfatória. A rejeição foi nula quando utilizado a maneira convencional de presença de luz, fotocatalisador e oxigênio.